苏州市土地利用变化对生态系统固碳能力影响研究

叶 浩，濮励杰

（1.广东商学院资源与环境学院，广东 广州 510320；2.南京大学地理与海洋科学学院，江苏 南京 210093）

1 引言

20世纪70年代以来，随着人口、资源、环境和发展（PRED）问题的日益突现，有关土地利用问题的研究受到高度重视。每年因土地利用变化所释放的CO2约占全球CO2释放量的25％。这种由人类活动引起的碳循环的紊乱导致大气中CO2浓度的日趋升高，引起世界各国对潜在的全球变暖问题的关注，成为21世纪全人类所面临的严重环境问题［1］。采取适宜的土地利用方式，可以增加陆地生态系统的固碳能力，并能在全球和国家尺度上满足《京都议定书》中减排义务的需要［2］。精确估计土地利用变化对陆地生态系统碳平衡的影响也因此成为当前全球变化和全球碳循环研究的重点内容。

近20年来，中国大部分地区都存在建设用地规模急剧扩张，农地转用过速的现象，无疑对区域土地生态系统的固碳能力产生很大影响，但人们对这些影响还并不十分清楚。此外，目前的土地利用规划编制一般都是以国民生产总值核算为基础的，主要考虑土地利用经济产出的合理性，难以反映经济活动特别是土地利用对生态环境所造成的破坏以及对生态系统固碳能力造成的影响。总的来说，以往较多考虑土地数量变化，很少考虑土地利用变化后生态系统更替对区域生态环境的影响，尤其缺乏对城市化、工业化进程较快的典型地区土地利用变化引起的生态环境破坏程度（包括固碳释氧能力及生态系统服务功能的变化）定量研究。本文选取近年来经济发展迅速、土地利用变化剧烈的苏州市为研究区域，分析土地利用变化对区域生态系统固碳能力的影响。

2 研究区概况和数据来源

苏州市工业总量、发展速度和产销水平均名列江苏省第一，是长三角经济区增长的重要引擎。2005年，苏州下辖的5个县级市在全国百强县（市）社会经济综合发展测评结果中均排在前10名，步入了全国经济发达城市行列。随着苏州市经济社会的发展，城镇居民点用地、工矿用地以及基础设施用地等各类建设用地需求持续增长，占用耕地数量日益增多，农业与非农建设用地矛盾日益突出。在上轮土地利用总体规划实施的1997—2005年间，农用地由414535.59hm2减少到366650.6hm2，减少了11.55％，耕地由308561.3hm2减少到245345.3hm2，减少了20.49％。减少的农用地主要用于发展工业、交通道路建设和城市居民点建设。这期间，居民点及独立工矿用地增加了35.6％，交通运输用地增加46.27％。

研究数据来源于《江苏省统计年鉴》、《苏州市统计年鉴》、《苏州市土地利用总体规划（1996—2010）》、苏州市土地利用变更表。

3 计算方法

根据光合作用方程式，植物每生产1.00g植物干物质能固定1.63gCO2，释放l.20gO2。以此，从净初级生长量可推算出植物固定CO2和释放O2的物质量。

3.1 农田固碳量的计算

农作物的碳吸收量，即光合作用产生的有机质，实际上是作物的总第一生产力（Gross Primary Productivity，GPP）。该部分估算包括作物凋落物和秸秆还田所产生的碳。碳吸收部分采用由经济产量推算生物产量再估算碳吸收量的方法，由于是根据经济产量进行计算，因此实际上扣除了作物生长过程呼吸作用释放的碳，并以此作为农田生态系统的碳吸收。由于菜地占苏州市耕地面积的比例很小，因此不予考虑。本文主要参照李克让的估算方法，采用不同种类作物经济系数和碳吸收率来估算农作物的生育期内的碳吸收量［3］。作物从大气中固定CO2量的具体估算步骤如下：

已知经济产量（谷粒的产量）Y，生物产量（总干物质）D和经济系数H的关系如下：

则作物全生育期的碳吸收量Cd为：

3.2 林地与园地固碳量的计算

森林生态系统的固碳作用取决于2个对立过程，即碳素输入过程和碳素输出过程。碳素输入过程主要通过植物净光合作用实现，而碳素输出过程主要指森林土壤和动物的异养呼吸过程以及凋落物的矿质化过程。根据方精云等对中国森林植被的生物量和净生产量研究表明，不同植被干物质生产量差别较大，范围在0.11—0.14之间［4］，各项参数见表2。

表1 中国主要作物经济系数和碳吸收率［3］Tab.1 China’smain crop’s economic coefficient and carbon absorption ratio

表2 苏州市1997—2005年生态系统固碳量 单位：104tTab.2 Ecosystem’s carbona bsorp tionq uantity from1997—2005of Suzhou City unit：104 t

在地类划分中，林地分为有林地、疏林地、灌木林地、迹地、未成林造林地与苗圃6类。迹地是指森林采伐、火烧后，5年内未更新的土地，不参与计算。依据方静云等人的研究成果，江苏省林地年初级净生产量为9.84t/hm2，疏林地与灌木林地年初级净生产量为10.95t/hm2。未成林造林地指造林成活率大于或等于合理造林数的41％的新造林地，其年净初级生产量按林地的41％计算，为4.49t/hm2。苗圃的年净初级生产量按灌木林地计算，为10.95t/hm2［4］。

园地是指种植以采集果、叶、根茎等为主的多年生木本和草本作物（含其苗圃），覆盖度大于50％或每亩有收益的株数达到合理株数70％的土地。鉴于国内外文献均缺乏对园地固碳能力的计算，同时由于苏州市园地主要为果园、桑园和茶园，可以认为园地的固碳能力等同于林地。依据前文中提到的林地固碳能力的计算方法，可以得到苏州市园地的固碳量。

城市绿地作为城市建设用地的一个大类，包括公共绿地、生产和防护绿地2个种类，具有重要的生态功能。苏州市近年来城市绿地面积持续增加，由1997年的2107hm2增加到2005年的4695hm2。研究表明，每公顷绿地每年能吸收碳5.99t［5］。

3.3 其他地类固碳量的计算

其他有固碳功能的地类包括荒草地、苇地、滩涂、沼泽地以及长有水生植物的湖泊、河流、坑塘水面等。荒草地指树木郁闭度小于10％，表层为土质，生长杂草，不包括盐碱地、沼泽地和裸土地。根据定义，可将年净初级生产量按灌木林地的10％计算，为1.10t/hm2。苏州市位于北纬30°—32°之间，湖泊的年固碳速率为5—72g/m2［6］，河流与坑塘的固碳速率也以此计算。苇地指生长芦苇的土地，包括滩涂上的苇地。依据朱清海等人的研究，苇地的密度是1.57×106株/hm2，单株的精生长量为6.37g/（株×a）［7］，则苇地的年生长量为10.00t/hm2。依据Aselmann等人的研究，可以认为苏州市沼泽、滩涂地植被的年净初级生产量为1500g/m2，即15t/hm2［8］。

图1 苏州市土地生态系统固碳能力变化图Fig.1 Capabilities change of carbon sequestration of land ecosystem in Suzhou City

4 结果分析

为了便于分析土地利用规划实施以来对区域固碳能力影响的研究，本文研究上轮土地利用总体规划实施期间（1997—2005年），土地利用变化对区域生态系统固碳能力的影响。各主要地类固碳量变化情况见图1。

从1997年至2005年，苏州市土地生态系统固碳量总体呈下降的趋势，固碳量从1997年的353.91×104t下降到2005年的174.19×104t。从固碳量结构变化看，耕地所占比重急剧减少，呈明显的下降趋势，而林地、园地、城市绿地和其他地类固碳量略有增加（表2）。从上述研究可以发现，影响区域土地生态系统固碳能力的主要原因是耕地固碳能力的减少。

苏州市1997年耕地面积为307339.51hm2，固碳量为309.37×104t，单位面积固碳量为10.07t/hm2。2005年耕地面积为245345.28hm2，固碳量为124.79×104t，单位面积固碳量为5.09t/hm2。因此，影响苏州市耕地固碳量的变化的主要原因有两个，一是耕地总面积的减少，二是耕地单位面积固碳能力的下降。由于本文采用作物经济系数和碳吸收率来估算农作物的生育期内得碳吸收量，进而计算耕地的固碳量，可以认为影响耕地单位面积固碳能力的主要因素是单位面积产量和复种指数（图2）。

从图2可以发现，从1997年至2005年，苏州市粮食单产变化幅度较大，最低值为1998年的6454t/hm2，最高值为2004年的7023t/hm2，平均单产为6692t/hm2。复种指数则从1997年的180.66％减少到2003年的119.79％，在此期间一直处于下降的趋势，此后略有回升，2005年为125.42％。因此，耕地面积的减少与复种指数的明显降低是上轮规划实施期间苏州生态系统固碳能力降低的主要原因。

图2 苏州市粮食单产与复种指数变化图Fig.2 Changes of grain yield per unit area and multi-cropping index in Suzhou City

5 结语

伴随着当前土地利用规划的实施，土地在不同部门之间的配置以及其生态功能无疑也发生着变化。根据1997—2005年苏州市土地利用规划实施引起的生态系统固碳能力变化的分析得知，在规划实施期间，苏州市生态系统固碳能力呈逐年下降趋势，标志着苏州市土地生态系统的基本功能正在逐渐丧失。其中耕地面积的急剧减少与复种指数的下降，是近年来苏州市生态系统固碳能力持续下降的主导因素。

当前，生态系统固碳能力研究与应用主要集中于全球或区域的生态系统中，而在土地利用规划中的应用研究甚少。本文定性探讨了土地利用变化对区域生态系统固碳能力的影响，对新一轮规划修编以及土地利用规划的环境影响评价具有重要意义。

（References）：

［1］李玉宁，王关玉，李伟.土壤呼吸作用和全球碳循环［J］.地学前缘，2002，9（2）：108-114.

［2］Lal R.，J.PBruce.The potential of world cropland soils to sequester C and mitigate the green house effect［J］.Environmental Scienee ＆Policy，1999，2：177-185.

［3］李克让.土地利用变化和温室气体净排放与陆地生态系统碳循环［M］.北京：气象出版社，2002：260-261.

［4］方精云，刘国华，徐嵩龄.我国森林植被的生物量和净生产量［J］.生态学报，1996，16（5）：497-508.

［5］彭立华，陈爽，等.Citygreen模型在南京城市绿地固碳与削减径流效益评估中的应用［J］.应用生态学报，2007，18（6）：1293-1298.

［6］Dean W E，Gorham E.Magnitude and significance of carbon burial in lakes，reservoirs，and peat lands［J］.Geology，1998，26：535-538.

［7］朱清海，曲向荣，李秀珍.苇田养分生物循环的研究［J］.生态学杂志，2000，19（6）：21-23.

［8］Aselmann I，Crutzen P J.Global distribution of natural fresh-water wetlands and rice paddies，their Net Primary Productivity，seasonality and possible methane emissions［J］.Journal of Atmospheric Chemistry，1989，8（4）：307-358.